紫花苜蓿對銅鉛復合污染土壤的修復效應研究

呂力欣 閆霄珂 郭后慶，3 楊 列，2 吳 麗，2 張祖麟，2

（1.武漢理工大學資源與環境工程學院，湖北武漢430070；2.礦物資源加工與環境湖北省重點實驗室，湖北武漢430070；3.荊門市詠泉水質檢測有限公司，湖北荊門448000）

根據2014年《全國土壤污染狀況調查公報》顯示，工礦業廢棄地土壤環境問題突出［1］，Pb、Cu復合污染是銅礦區常見的污染類型，重金屬污染具有隱蔽性、長期性、危害性強等特點［2］。Cu是生物生長發育所必須的微量營養元素，但過量的Cu會對產物產生較高的毒害效應，或者在農作物中累積并通過食物鏈影響人類的身體健康［3］。Pb是植物生長非必需的營養元素，具有較強的環境生態毒性。土壤修復技術有很多種，主要包括工程修復法、物理化學修復法、化學修復法、生物修復法等［4］。植物修復技術是利用植物對重金屬的富集作用，降低土壤中的重金屬含量或毒性，是一種環境親和性修復技術［5］，具有安全、經濟、低耗等優點，且相較于其他修復技術，植物修復可以修復復雜的土壤污染，達到對土壤的綜合修復，植物修復技術正在成為土壤重金屬修復的主要手段之一［6，7］。本研究以紫花苜蓿做修復植物，采取室內盆栽實驗方法，探究Cu、Pb復合污染對紫花苜蓿生長發育的影響以及紫花苜蓿對Cu、Pb復合污染土壤的修復作用。以期為銅礦區復合重金屬污染土壤治理技術的發展提供理論依據。

1 實驗材料和研究方法

1.1 實驗材料

實驗所用土壤為武漢理工大學馬房山校區杜鵑園表層土壤，無重金屬污染史。其理化性質：pH=7.46，有機質的質量分數為2.472%，總磷和總氮的質量比分別為0.834 mg/g和0.232 mg/g。實驗前置于陰涼通風處晾干，每日進行翻土處理，去除玻璃碎石及草根等雜質，并過10目篩。用超純水分別配制CuCl2溶液和PbCl2溶液，使其濃度分別為31.875 mg/mL和4.25 mg/mL，并將其均勻噴灑至土樣，混合制得實驗所需污染土壤，在避光處存放20 d。

實驗所用試劑 CuCl2·2H2O、PbCl2、MgCl2、濃硝酸、濃鹽酸、H2O2、酒石酸鉀、醋酸銨、去離子水等均為分析純試劑。實驗所采用的紫花苜蓿種子購自武漢市科農農業服務專業合作社。

1.2 測定方法

（1）發芽率。試驗中每盆播種50顆種子，并于播種7 d后觀察記錄種子發芽數，計算發芽率。

（2）植物凈光合速率的測定。植物葉片的凈光合速率采用Li-6400XT光合儀進行檢測。

（3）土壤總氮含量測定。土壤總氮含量采用微波消解—納氏試劑比色—分光光度法測定［8］。

（4）植物體內重金屬含量測定。植物用純水沖洗干凈后，置于恒溫電熱干燥箱中，在105℃條件下完全烘干，取出磨碎，采用微波消解法消解完全，使用火焰原子吸收分光光度法測定。

（5）土壤中重金屬形態測定。采用Tessier五步法進行提取，并用火焰原子分光光度法進行測定。

1.3 實驗方案設計

本實驗使用室內盆栽的方法，進行模擬修復研究，分別準確稱取12份850 g風干過篩土樣于12個塑料花盆中，按污染水平分為4組，其金屬含量分別為：Cu 0 mg/kg 、Pb 0 mg/kg，Cu 375 mg/kg、Pb 50 mg/kg，Cu 750 mg/kg、Pb 75mg/kg，Cu 1 125 mg/kg、Pb 100 mg/kg，分別記為T0、T1、T2、T3，每組設置3個平行樣，分別編為a、b、c，在每種污染水平，編號a、b均為平行對照組，c為無植物對照組。有植物組播種量為50顆/盆。實驗期間，所有盆栽不施肥，所受光照時間、去離子水澆灌量均充足且相等，待植物生長穩定后開始從盆栽底部取土，7 d為1周期進行測定。

1.4 數據處理

本實驗所得數據采用Microsoft Office2016、SPSS20.0和Origin2020進行基礎處理、統計分析和繪圖。

本實驗涉及計算公式如下：

2 實驗結果與討論

2.1 Cu、Pb金屬復合污染對紫花苜蓿生長發育的影響

2.1.1 金屬污染對紫花苜蓿種子的影響

在Cu、Pb復合污染的條件下，供試紫花苜蓿種子的發芽率如表1所示。Cu、Pb金屬離子濃度較低時，對紫花苜蓿種子萌發的抑制作用并不顯著。隨著濃度的增加，污染土壤對種子萌發的抑制作用便開始顯現，且抑制作用隨Cu、Pb濃度升高而增強。在Cu 1 125 mg/kg、Pb 100 mg/kg的條件下，種子發芽率僅為無污染對照組的56.45%。其他植物也表現出相似特性，青葙種子在銅離子濃度較低時表現出一定的耐銅能力，濃度升高后，濃度越大抑制作用越明顯［9］；鉛脅迫下小麥種子發芽率低［10］；Pb、Cu復合處理對南蛇藤種子具有低濃度下的刺激作用，隨著濃度的增加，轉變為抑制作用，并不斷加強［11］。實驗結果表明，隨著Cu、Pb濃度升高，Cu、Pb污染土壤對種子萌發呈現顯著的抑制效應。

2.1.2 金屬污染對紫花苜蓿凈光合速率的影響

在不同濃度的復合金屬污染條件下，各實驗組植株隨時間變化的凈光合速率如圖1。復合金屬離子濃度較低時（T1），實驗后期其對植物凈光合速率沒有明顯的抑制作用，當復合金屬離子濃度超過一定值時（T2、T3），實驗后期植物的光合作用受到抑制。類似的抑制現象在其他植物研究中也被發現。張文韜等研究發現，Pb、Cu兩種重金屬在抑制蕹菜凈光合速率方面也表現出相似的規律，當施加較少重金屬時，凈光合速率有一定幅度上升，而施加濃度較高時，凈光合速率大幅度下降且證明了Pb、Cu存在協同作用［12］。李燕研究發現低濃度Pb、Cu對葉綠素合成有刺激效應，隨處理濃度增高，葉綠素含量逐漸降低，葉綠素含量高低一定程度上反映光合作用水平［11］。研究表明，高濃度 Pb、Cu對苜蓿光合作用存在抑制作用。

2.1.3 金屬污染對紫花苜蓿氮吸收的影響

不同實驗條件下土壤總氮含量的變化曲線如圖2，圖2（a）～圖2（d）分別對應 T0、T1、T2、T3組土壤總氮的變化曲線，其中，對照組均為無植物對照。根據圖2（a）和圖2（b）可以明顯地看出，當金屬污染物濃度較低時（Cu 375 mg/kg、Pb 50 mg/kg），植物對氮的吸收未出現顯著抑制效應。說明植物氮吸收對金屬污染有一定的耐受性。隨著金屬濃度的增加，植物對氮的吸收量呈下降趨勢，說明較高濃度的金屬污染抑制植物氮吸收，且金屬濃度越高，抑制效應越顯著，氮素吸收效率越低。

紫花苜蓿為豆科植物，可通過結瘤固氮作用，將空氣中的氮轉化為氨，但植物生長所需氮素的33%到80%為根瘤菌提供［13］，其固氮量無法滿足植物生長對氮的需求，因此土壤也是苜蓿另一重要的氮來源。土壤中植物可利用氮素主要有硝態氮、氨態氮等無機氮、自由態氨基酸等低分子有機質［14］。土壤重金屬達到一定濃度會影響植物氮素吸收，一方面，高濃度的Cu污染會損傷豆科植物根部，干擾固氮的正常生理過程［15］；另一方面，Pb抑制根系對硝態氮的吸收和由硝態氮向氨態氮轉化的過程［16］，影響植物獲取氮素營養。

2.2 植物體內Cu、Pb含量分析

植物根部及地上部Cu、Pb積累量如表2所示，植物體內Cu、Pb積累量隨外源Cu、Pb處理量的增加而增加。各污染級實驗組扣除空白組重金屬含量，Cu的生物富集系數分別為 0.194 7、0.173 1、0.154 7，隨土壤Cu含量的增加而減小，Pb的生物富集系數分別為0.154 4、0.205 2、0.298 8，隨土壤Pb含量的增加而增加。重金屬Cu的提取效率分別為1.91%、1.91%、3.05%，Pb的提取效率分別為2.98%、5.43%、7.27%。Cu的轉運系數分別為0.097 9、0.110 6、0.197，Pb的轉運系數分別為0.193、0.264 5、0.243 3。植物對重金屬污染土壤中重金屬離子的富集和遷移能力是其修復能力的主要體現［17］，植物體內各部位 Cu、Pb濃度與土壤Cu、Pb投加量成正相關，轉運系數基本隨污染程度的增加而增加，說明紫花苜蓿對于Cu、Pb復合污染土壤的2種重金屬均具備較好的修復能力。

2.3 植物根際土壤Cu、Pb形態分析

2.3.1 Pb的形態分析

根據Tessier五步法對植物根際土壤進行提取，Tessier將金屬形態分為可交換態、碳酸鹽結合態、鐵—錳氧化物結合態、有機物結合態和殘渣態5種形態［18］。如圖3所示，植物根際土壤中5種形態均存在，可交換態含量最低，隨Pb污染程度的增加而少量增加。植物修復初期，碳酸鹽結合態＞有機態＞鐵—錳化合物結合態＞殘渣態＞可交換態；植物修復后期，殘渣態＞碳酸鹽結合態＞有機態＞鐵-錳氧化物結合態＞可交換態。

其中，可交換態、碳酸鹽結合態遷移性強，活性大，生物毒性強，鐵—錳氧化物結合態和有機態被稱為相對穩定態，有可能轉化為可交換態和碳酸鹽結合態，殘留態的生物活性和毒性最小［5，19］。本研究中，在植物生長周期內，殘留態比例逐漸升高，生長末期是初期的4.12倍，其他形態比例均有所降低，碳酸鹽結合態比例是生長初期比例的72.12%，鐵—錳氧化物結合態是初期的60.24%，有機態是初期的56.84%。

可移動態（可交換態、碳酸鹽結合態）Pb被植物吸收，遷移至植物體內，即植物提取，或者植物通過根系活動促使根際土壤重金屬形態進行重新結合和分配，使得重金屬離子以更加穩定的形態存在，即植物修復的穩定效應［20］。紫花苜蓿通過吸收Pb或者促進可移動態Pb向穩定態轉化，實現了對金屬污染土壤的修復作用，可緩解Pb污染對環境生物的毒害作用。

2.3.2 Cu的形態分析

植物根際土壤Cu形態含量分析如圖4所示，5種形態均存在，可交換態含量極低。植物生長初期，碳酸鹽結合態＞有機態＞殘渣態＞鐵—錳氧化物結合態＞可交換態；生長后期，碳酸鹽結合態＞殘渣態＞有機態＞鐵—錳氧化物結合態＞可交換態。本研究中，根際土壤中重金屬Cu的碳酸鹽結合態、鐵—錳氧化物結合態以及有機態比例均降低，殘渣態比例不斷升高。其原理類似于Pb污染修復，土壤中Cu受植物影響，逐漸轉化為更加穩定的結合態，即部分Cu被固定在土壤中，從而降低了Cu的生物有效性，實現了紫花苜蓿對于土壤Cu污染的修復。

3 結論

（1）土壤中低濃度的Cu、Pb對植物的生長發育未呈現顯著抑制作用，高濃度的Cu、Pb對植物生長發育具有明顯抑制作用。

（2）紫花苜蓿在Cu、Pb復合污染土壤的修復方面具有良好的應用潛力，其修復原理主要有植物提取和植物穩定2種。部分金屬被提取到紫花苜蓿的上部，部分可移動性金屬受到植物根系的影響，促進其形態重新結合和分配，以更加穩定的形態固定在土壤中，可有效降低土壤中殘余Cu、Pb的生態風險。